Покращена мікробна очистка часникових стічних вод за допомогою процесу MBBR + A/O
Огляд
Стічні води часникуголовним чином походить від процесів нарізання та промивання під час обробки часнику. Воно характеризуєтьсявисока концентрація органічних речовин, sнезначні рівні азоту та фосфору, а також містить значну кількість аліцину. Аліцин (діалілтіосульфінат) — це летюча рідина, що відповідає за різкий запах часнику, хімічно нестабільна та дуже реактивна. Аліцин може пригнічувати ріст різних мікроорганізмів. Скидання часникових стічних вод із високою-концентрацією без очищення спричиняє серйозний вплив на навколишнє середовище. Деякі дослідники використовували такі методи, як мембранна фільтрація, окислення Фентона та мікро-електроліз, але ці методи не були ефективними для очищення часникових стічних вод, а використання великих доз хімікатів збільшує подальші витрати на очищення. Багато вчених запропонували біологічні методи очищення з використанням анаеробних-аеробних комбінованих процесів. Однак через антибактеріальні властивості аліцину мікроорганізми важко культивувати, а ефективність лікування не є ідеальною. Тому основна увага біологічного очищення полягає в тому, щобкультивувати та акліматизувати мікробні штами, здатні адаптуватися до стічних вод часнику та посилювати їх біодеградацію.
Це дослідження включало культивування та скринінгбактеріальні штами, ефективні в руйнуванні стічних вод часнику, які потім були введені в aРеактор біоплівки з рухомим шаром (MBBR). Використовуючи інокульований осад і метод утворення біоплівки-збільшення швидкості потоку, біоплівки були створені для покращення видалення азоту та фосфору зі стічних вод. Після цього була проведена подальша біохімічна обробка A/O (безкисневий/кисневий). Відповідно до стандарту GB18918-2002 рівень ХПК у стічних водах та аміачного азоту (NH3-N) може відповідати вторинному стандарту (ХПК: 100 мг/л, NH3-N: 25-30 мг/л). Цей процес ефективно зменшує вміст органічних речовин у стічних водах, зменшуючи складність наступних етапів очищення.
1. Експериментальний відділ
1.1 Проектування процесу
Загальний процес очищення стічних вод часнику показаний намалюнок 1, де основним компонентом єбіодеградація в системі MBBR + A/O. Три відібрані та виділені штами, ефективні в руйнуванні стічних вод часнику – Alcaligenes sp., Acinetobacter sp. і Achromobacter sp. – були змішані з активним мулом і введені в установку MBBR для полегшення її швидкого запуску-.
1.2 MBBR + Процес лікування A/O
Після проходження через грубі та дрібні сита для видалення зважених твердих речовин часникова стічна вода перекачується безпосередньо в MBBR. Впливова якість показана вТаблиця 1. Стічні води з MBBR надходять безпосередньо в систему A/O. Через низький вміст органічних речовин у стічних водах MBBR стічні води з сирого часнику належним чином додають до резервуару Oxic (O), щоб доповнити джерело вуглецю для процесу A/O. Щоб перевірити ударостійкість системи, рівень органічного завантаження MBBR поступово збільшувався під час безперервної роботи, а якість стоків контролювалася.
1.3 Параметри процесу
1.3.1 Розчинений кисень (РО)
Надмірно високий DO у біоплівці може перешкоджати денітрифікації, внаслідок чого MBBR втрачає свою здатність одночасно нітрифікувати та денітрифікувати. Надмірно низький DO може призвести до проліферації нитчастих бактерій, впливаючи на якість стоків і гальмуючи процес нітрифікації.
1.3.2 Гідравлічний час утримання (HRT)
Надто коротка ЗГТ викликає умови інтенсивної реакції, коли стічні води, що містять більшість органічних речовин, скидаються до повного поглинання. Безперервний приплив підтримує мікроорганізми в постійному стані біодеградації, знижуючи ефективність і збільшуючи споживання енергії. Надмірно тривала ЗГТ призводить до виснаження поживних речовин; без поживних речовин мікроорганізми знижують свою активність і метаболічні потреби, щоб просто підтримувати виживання.
1.3.3 Співвідношення вуглецю-до -азоту (C/N)
Низьке співвідношення C/N може призвести до каталізу перетворення аміаку в інші речовини, впливаючи на видалення азоту аміаку. Це також легко спричиняє ниткоподібне збільшення, безперервне зростання, що впливає на флокуляцію, що призводить до накопичення осаду та плаваючого осаду. Високе співвідношення C/N є несприятливим для мікробної біодеградації та росту, збільшуючи органічне навантаження на мікроорганізми.
1.4 MBBR Biofilm Start-
Biofilm Start-: використовувався метод інокульованого мулу +-збільшення швидкості потоку. Активний мул, збагачений MBR-, був засіяний у реактор із початковою концентрацією зважених твердих речовин у змішаній рідині (MLSS) приблизно 5,82 г/л. Розпочали аерацію, і в реактор додали поліетиленові носії з aкоефіцієнт заповнення близько 60%. TheЗРОБИТИв реакторі контролюваливище 4,0 мг/л. Швидкість потоку збільшували поетапно з кроком 20 л/год: 20, 40, 60, 80, 100, 120, 140 л/год, при цьому кожна швидкість потоку підтримувалася протягом 1 дня. Під час цієї фази осад не витрачався. На поверхні носіїв утворювалася світло-жовта біоплівка, де мікроорганізми прикріплювалися та розвивалися. Після успішного запуску-біоплівки стабільна робота продовжувалася, зберігаючи aЧас утримання осаду (SRT) 30 днів. Під час стабільної роботи рівень органічного завантаження MBBR був скоригований для спостереження за його впливом на ХПК, видалення азоту та фосфору.
2. Результати та їх обговорення
2.1 Аналіз якості стоків MBBR під час запуску біоплівки-
Інтенсивність аерації в MBBR регулювали для контролю концентрації DO. Коли DO був нижчим за 4,0 мг/л, інтенсивність аерації була недостатньою для підтримки рівномірного турбулентного руху носіїв із високим -потоком, що перешкоджало належному змішуванню та ускладнювало утворення біоплівки на поверхнях носіїв. Коли DO становив 4,0–6,0 мг/л, носії ретельно змішувалися з активним мулом і стічними водами. Спостерігалася зміна кольору носіїв від білого до жовтувато-коричневого, що вказує на успішне прикріплення мікробів і ріст за такої інтенсивності аерації, як показано намалюнок 2.
Крива зміни ГПК у припливній та витікальній рідинах під час-фази запуску показано наМалюнок 3(a). Початкове зниження ефективності лікування було обумовлено дуже низькою кількістю прикріплених мікроорганізмів на носіях; одного лише розкладання активного мулу мікроорганізмами було недостатньо для видалення великої кількості органіки. У міру запуску -кількість прикріплених мікроорганізмів на носіях збільшувалася, поступово утворюючи біоплівку. Концентрація COD у стоках поступово стабілізувалася, а ефективність видалення COD стабілізувалася вище 90%.
Варіаційна крива MBBR, що надходить і виходить, NH₃-N, показана наМалюнок 3(b). Нітрифікація аеробними бактеріями в активному мулі ефективно видаляла аміачний азот. Починаючи з 7 дня, концентрація NH3-N поступово зростала. На 23 день, хоча впливовий NH3-N все ще зростав, швидкість видалення також зросла. Це було тому, що нітрифікуючі бактерії спочатку ростуть повільно; з часом їх популяція зросла, біоплівка дозріла, а швидкість видалення NH3-N поступово зросла та стабілізувалася.
Варіаційна крива MBBR, що надходить і витікає TN, показана наМалюнок 3(c). На відміну від видалення аміачного азоту, ефективність видалення TN спочатку знизилася. Це сталося тому, що середовище реактора мало джерело кисню та вуглецю, що обмежувало ріст денітрифікуючих бактерій. Однак у міру формування біоплівки ефективність видалення TN почала покращуватися. На 20-й день, незважаючи на підвищення концентрації TN у витоках, TN у витоках та швидкість видалення стабілізувалися в межах 50–60%.
Варіаційна крива TP для надходження та витікання MBBR показана наРисунок 3(d). Від початку-до стабільної роботи швидкість видалення TP залишалася стабільною. Незважаючи на те, що початкова концентрація TP була високою, а потім знизилася, ефективність видалення не показала значних змін, що вказує на здатність системи видаляти фосфор. Швидкість видалення TP в системі підтримувалася на рівні 80–90%.
Таким чином,підтримуючи DO системи MBBR між 4–6 мг/л, зріла біоплівка розвивається після 20 днів безперервного годування. У порівнянні з традиційними процесами з активним мулом, система MBBR забезпечує міцну ударостійкість і високу ефективність очищення, ефективно зменшуючи труднощі наступних етапів очищення стічних вод з виробництва часнику.
2.2 Аналіз якості стоків під час стабільної роботи
Після фази-запуску біоплівки біоплівка дозріла. Щоб перевірити ударостійкість системи MBBR, рівень органічного навантаження постійно збільшувався під час стабільної роботи.
Крива зміни ХПК на вході та витікання MBBR під час стабільної роботи показана наМалюнок 4(a). З 1-го по 5-й день при постійному припливі ефективність видалення ХПК залишалася вище 95%, а концентрація ГПК у стоках досягала близько 100 мг/л. З 5-20 днів швидкість притоку збільшувалася, поступово підвищуючи органічне навантаження з 20 кгCOD/м³·d до 30 кгCOD/м³·d. Значної зміни в ефективності видалення не спостерігалося, а ХПК у стічних водах залишався в межах 80–100 мг/л, демонструючи сильну ударостійкість. Після 20 дня швидкість надходження була додатково збільшена, безперервно підвищуючи органічне навантаження в реакторі від 30 кгCOD/м³·d до 37 кгCOD/м³·d, що підтримувалося протягом 5 днів. Потужність видалення ГПК MBBR залишалася вище 95%.
Малюнки 4(b) і (c)покажіть криві зміни для NH3-N і TN відповідно під час стабільної роботи. З 1-го по 5-й день при постійному припливі біоплівка MBBR демонструвала одночасну нітрифікацію та денітрифікацію. Аеробні нітрифікуючі бактерії, прикріплені до зовнішнього шару біоплівки, повністю змішані зі стічними водами під час аерації, споживали значні джерела азоту шляхом нітрифікації. Денітрифікуючі бактерії у внутрішньому безкисневому шарі ефективно видаляли нітратний азот шляхом денітрифікації. З 5–20 днів, коли швидкість надходження зросла, ефективність видалення NH₃-N і TN спочатку значно знизилася. Приблизно через 7 днів безперервної роботи система поступово адаптувалася. Хоча ефективність видалення NH₃-N і TN потім зросла, вона залишалася нижчою, ніж у період низького -потоку. За постійного надходження видалення NH3-N досягало понад 90%, з NH3-N у стічних водах між 10–15 мг/л, а видалення TN в основному підтримувалося на рівні вище 80%, з TN у стічних водах близько 30 мг/л. Після збільшення притоку й досягнення системи нового балансу під безперервним впливом видалення NH3-N стабілізувалося на рівні близько 80 %, із стічним потоком NH₃-N між 50–70 мг/л і видаленням TN приблизно на 60 %, із стічним TN нижче 50 мг/л.
Варіаційна крива для TP під час стабільної роботи показана наМалюнок 4(d). Концентрація ТР у стічних водах в основному підтримувалася на рівні 10 мг/л. Спочатку при постійному низькому потоці та низькій концентрації ТР ефект лікування був обмеженим. Зі збільшенням швидкості припливу та концентрації TP досягається висока ефективність обробки протягом фази впливу та подальшої операції з високим -навантаженням, при цьому швидкість видалення TP коливається близько 90%.
Таким чином,під впливом високого органічного навантаження ефективність видалення COD системи залишилася в основному незмінною, але видалення NH3-N і TN знизилося значно. Коли органічне навантаження досягло свого максимуму в 37 кгCOD/м³·d, ефективність видалення системи для NH3-N і TN помітно знизилася.
2.3 Аналіз якості стоків системи MBBR + A/O
Після фази-запуску біоплівки та одного місяця стабільної роботи додали процес A/O для вдосконаленої обробки стоків MBBR. Градієнт збільшення швидкості припливу застосовувався для збільшення загального органічного навантаження з метою визначення оптимальної швидкості припливу, що відповідає оптимальній HRT.
Крива зміни COD показана наМалюнок 5(a). Швидкість припливу зростала послідовно: 100, 120, 130, 150, 170 л/год. Від початку до максимальної швидкості потоку органічне навантаження на систему MBBR зросло з 20 кгCOD/м³·d до 37 кгCOD/м³·d. Кінцеві стоки з комбінованої системи залишалися стабільними з концентрацією ХПК нижче 100 мг/л. За тривалого високого органічного навантаження система MBBR працювала добре, хоча її ХПК у стічних водах продемонстрував незначне збільшення, коли швидкість потоку досягла 150 л/год. Після підтримки швидкості потоку 170 л/год протягом кількох днів спостерігалася помітна тенденція до зростання ХПК у стічних водах MBBR. Проте, з подальшим процесом A/O, остаточний об’єднаний витік системи все ще підтримувався нижче 100 мг/л. Це вказує на те, що навіть за умов високого органічного навантаження 37 кгХПК/м³·день, комбінований процес все ще має сильний ефект видалення стічних вод, що переробляються часником.
Варіаційні криві для NH₃-N і TN показано наМалюнки 5(b) і (c), відповідно. Стічні води виробництва часнику мають високі концентрації аміачного азоту та загального азоту, які з часом можуть збільшуватися внаслідок окислення. Зазвичай концентрація аміачного азоту коливається в межах 300–500 мг/л, а загального азоту — 450–600 мг/л. При одночасній нітрифікації та денітрифікації в MBBR видалення аміачного азоту було більш ефективним, ймовірно тому, що нітрифікуючі бактерії ефективніше утилізують стічні води під час аерації. Денітрифікуючі бактерії потребують безкисневих умов і часто залежать від спожитого органічного вуглецю для денітрифікації. При збільшенні швидкості притоку ефективність видалення NH₃-N і TN була першочерговою мірою. З 1-го по 4-й день через низьку швидкість потоку та помірну кількість NH3-N швидкість видалення NH3-N залишалася вище 90%, а ефективність видалення TN поступово зростала. Згодом швидкість припливу була значно збільшена. Було чітко помічено, що зі збільшенням швидкості припливу концентрації NH3-N і TN у стічних водах на різних етапах послідовно зростали, причому більші швидкості припливу призводили до вищих концентрацій у стічних водах. У міру збільшення швидкості потоку біомаса на носіях біоплівки зросла, посилюючи нітрифікацію, де аміачний азот окислюється нітрифікуючими бактеріями до нітратів і нітритів під дією кисню.
Крива зміни концентрації TP показана наРисунок 5(d). Враховуючи високі впливові концентрації COD і TN, теоретично оптимальна концентрація TP для росту мікробів вище 100 мг/л. Однак концентрація TP була значно нижчою за цю теоретичну вимогу. Тому концентрація TP у стічних водах MBBR залишалася приблизно на рівні 10 мг/л, а кінцева концентрація TP у стічних водах системи підтримувалася на рівні 2–3 мг/л.
Характеристики осаду системи MBBR і наступної системи A/O до і після роботи були виміряні, як показано вТаблиця 2.
Таким чином,коли швидкість потоку було збільшено до 150 л/год, швидкість видалення COD, NH3-N, TN і TP була кращою, ніж при інших витратах. ЗГТ при цій швидкості потоку становила 27 годин. Крім того, концентрація осаду як у системах MBBR, так і в системах A/O значно зросла після експлуатації.
3. Висновок
Після утворення біоплівки в MBBR ефективність видалення COD, NH3-N, TN і TP була стабільною. Протягом одного місяця безперервної роботи в стабільних умовах видалення COD досягло понад 95%, видалення NH3-N і TN стабілізувалося на рівні близько 80%, а видалення TP стабілізувалося на рівні близько 90%.
Стічні води MBBR додатково очищалися в системі A/O. Комбінований процес може витримувати органічне навантаження до 37 кгХПК/м³·день. Оптимальною операцією для всього процесу була ЗГТ 27 годин. Остаточний ХПК у стоках стабілізувався нижче 100 мг/л, NH3-N між 10–20 мг/л, TN нижче 30 мг/л і TP нижче 10 мг/л. Концентрація мулу в системі MBBR після експлуатації становила 8,5 г/л, а в системі A/O – 4,1 г/л, обидва значно вище, ніж до експлуатації, що вказує на значне збільшення мікробної біомаси. Рівні ХПК та аміачного азоту після біологічної обробки відповідали стандарту вторинного викиду GB18918-2002. Для подальшого очищення передову технологію окислення Fenton можна використовувати для глибокої обробки біологічно очищених стоків для досягнення стандарту скиду першого рівня.